互花米草生物量變化對鹽沼沉積物有機碳組分和來源的影響: 以王港河口潮灘為例

馮振興, 高建華,2*, 陳?蓮, 汪亞平, 高建慧, 白鳳龍

?

互花米草生物量變化對鹽沼沉積物有機碳組分和來源的影響: 以王港河口潮灘為例

馮振興1, 高建華1,2*, 陳?蓮1, 汪亞平1, 高建慧3, 白鳳龍4

(1. 南京大學 地理與海洋科學學院, 江蘇 南京?210023; 2. 海洋沉積與環境地質國家海洋局重點實驗室, 山東 青島?266061; 3. 鹽城工學院 環境科學與工程學院, 江蘇 鹽城?224059; 4. 青島海洋地質研究所 國土資源部海洋油氣與環境地質重點實驗室, 山東 青島?266071)

2012~2013年在江蘇王港典型互花米草鹽沼濕地采集了4根柱狀樣和48個表層樣, 通過對比光灘和互花米草灘沉積物中總有機碳(TOC)、活性有機碳(LC)和頑固性有機碳(RC)含量, 結合互花米草生物量季節變化, 探討了互花米草生物量對沉積物中有機碳組分的影響。結果表明, 互花米草灘表層沉積物中LC含量及其中互花米草來源比例, 均與互花米草地表枯落物量密切相關, 但存在兩個月的“相位差”, 這與枯落物有機碳快速分解時間一致, 說明枯落物通過提高沉積物中LC的含量, 提高了TOC含量并改變了TOC組分?；セ撞莸叵律锪恐饕植荚?~20 cm深度內, 該深度范圍內互花米草灘各形態碳含量較高, LC和RC含量分別達到了光灘的4.03倍和1.70倍; 同時, TOC中LC所占比重在0~20 cm深度內較高, 也表現出先下降后不變的趨勢; 另外, 不同深度各形態有機碳含量均與地下生物量之間存在較好的正相關關系, 說明地下生物量是影響沉積物各形態碳含量的重要因素, 且對LC的影響大于RC。

頑固性有機碳; 活性有機碳; 互花米草; 生物量; 季節動態

0?引?言

鹽沼植被在整個鹽沼濕地生態系統的有機碳循環中發揮著核心作用, 在大多數鹽沼濕地, 植物是有機物的最主要來源[4?5], 其生物量和枯落生物量是影響鹽沼濕地生態系統有機碳累積和輸出過程的關鍵因素之一[6?10]。鹽沼濕地有機碳成分復雜, 從生化頑固性方面可以分為頑固性有機碳(recalcitrant carbon, RC)和活性有機碳(labile carbon, LC)兩部分[11]。一般而言, RC占TOC比重大, 能長期留存于土壤中, 對有機碳庫的長期固存意義重大; LC占TOC比重小, 但具有較高的生物活性, 在短期內可以控制生態系統的生產力, 對植被類型等外界環境因子的變化更為敏感[12?13]。

然而, 在外來種入侵背景下, 原有鹽沼濕地生態系統中優勢物種發生變化, 使鹽沼濕地生態系統的結構和物質循環過程發生改變[14]。特別是外來種的生產力和原有物種有顯著差異的情況下, 生態系統的生產力和輸入土壤中的有機碳均顯著地受到外來種入侵的影響[15?16], 使原有鹽沼濕地碳庫的數量和組成均發生改變[17]。這不但影響了對全球碳質量平衡的估算, 也直接影響了對鹽沼濕地在全球碳循環中地位和作用的正確評估[18?19]。

互花米草(Loisel)于1982年被引種到江蘇沿海, 此后憑借極強的適應性和繁殖能力, 在潮間帶迅速擴張, 逐漸取代鹽蒿()成為單一的優勢物種, 形成了大面積的互花米草鹽沼濕地[20]。至2007年, 互花米草鹽沼在江蘇分布面積已達187 km2, 占全國沿海潮間帶鹽沼總分布面積的54%[21]。已有研究表明, 互花米草引種能夠顯著增加鹽沼有機碳的累積[5,17,22?24], 同時也還提高了鹽沼土壤水溶性有機碳、微生物量碳等活性有機碳組分含量[25?27]。然而, 在短時間序列內, 對互花米草不同部位生物量(包括地上、地下生物量和枯落物量)在有機碳輸出和累積中的作用仍缺乏深入了解。對此, 已有有機碳數量方面的一些研究[28], 然而在有機碳組成方面還有待進一步發現。本次工作擬選擇小區域的鹽沼濕地作為研究對象, 通過分析互花米草鹽沼沉積物中活性和頑固性有機碳變化及其與互花米草生物量的內在聯系, 探討互花米草在鹽沼濕地有機碳賦存中的作用機制, 為深入理解互花米草鹽沼有機碳循環機制提供科學依據。

1?研究區概況

王港潮灘濕地(33°11.2′N, 120°45.5′E)位于江蘇沿海中部地區, 海洋動力以潮汐作用為主, 為典型半日潮, 平均潮差為3.68 m, 波浪作用小, 沉積物供給充足, 發育有典型的淤泥質潮灘, 也是江蘇沿海鹽沼濕地發育的典型地區之一[29]。研究區位于北亞熱帶季風氣候區, 年平均溫度14.4 ℃, 年相對濕度81%, 年平均降水量1087.8 mm?；セ撞葑砸N以來, 幾十年間, 憑借極強的競爭性, 逐漸取代鹽蒿成為潮灘先鋒物種, 形成大片單一物種組成的互花米草鹽沼濕地[20]。王港河是當地一條主要的入海河流, 受潮汐作用影響強烈, 兩岸分布有典型的自然生物群落演替序列, 自海向陸依次為光灘、互花米草灘和蘆葦()灘。采樣點位于王港河口門上游5 km處, 此處由于圍墾后河堤被人為加高, 蘆葦僅在地勢較高處生長, 呈現斑點狀分布。因此, 很大程度上減小了其他類型植被有機質的干擾, 利于開展本項研究。

2?材料與方法

2.1?布點和采樣

研究區設計有4條斷面(圖1), 2012年8月在此采集了4根柱狀樣(WG1―WG4), 其中WG1―WG3分別位于斷面01―03的互花米草灘, WG4位于斷面04的光灘。此外, 每條斷面每次分別在光灘和互花米草灘定點采集表層樣各1個, 自2012年8月至2013年6月期間, 每2個月1次(共6次), 共采集表層樣48 (2×4×6)個。

在采集表層樣的同時, 調查研究區互花米草枯落物量季節變化規律, 每次隨機選擇3個1 m × 1 m的樣方, 齊地面割取互花米草植株后, 收集樣方內的全部枯落物。2012年8月, 在3個調查枯落物量的樣方點, 采集1 m × 1 m樣方的地下5層根系(0~20cm、20~40 cm、40~60 cm、60~80 cm和80~100 cm), 放入網篩中沖洗、烘干, 稱重后獲得地下生物量隨深度分布特征。

2013年6月于河口段20 km內均勻設置6個點, 分別采集漲潮、落潮水樣, 現場加入濃度為5%的稀HCl至弱酸性, 用GF/F濾膜(預先于450 ℃燒4~6 h)過濾后冷凍保存, 帶回實驗室分析。

2.2?實驗分析和測試

植物樣品(包括枯落物和地下部分)在50 ℃下烘干至恒重, 稱重法測互花米草生物量。選取少量根、莖和葉樣品, 冷凍干燥后, 于球磨儀(RestchRM200)研磨過100目篩, 用DELTAplus Advantage同位素質譜儀分別測定其中碳同位素(13C)含量, 分析精度為0.1‰。水樣同上。

沉積物樣品采用酸解法[11]分離頑固性庫(RP)和活性庫(LP)：用鑷子剔除可見的生物碎屑, 以HCl溶液(1 mol/L)浸泡處理24 h得到沉積物有機質(SOM)。稱取500 mg SOM放入試管, 加入20 mL H2SO4溶液(2.5 mol/L), 密封后在105 ℃條件下酸解30 min, 離心、傾析提取酸解產物后, 殘渣用20 mL蒸餾水清洗, 清洗液加入酸解產物中得到LPⅠ。剩余殘渣60 ℃烘干后, 加入2 mL H2SO4溶液(13 mol/L)于室溫下振蕩酸解12 h。然后加入蒸餾水稀釋H2SO4溶液至1 mol/L, 105 ℃條件下酸解3 h。離心、傾析提取酸解產物后的殘渣再用20 mL蒸餾水清洗, 清洗液離心、傾析加入酸解產物中, 得到LPⅡ。LPⅠ加入LPⅡ中, 得到LP。剩余殘渣用蒸餾水漂洗2次, 轉移到預先稱重的坩堝中, 60 ℃烘干, 得到RP樣品。SOM和RP樣品研磨均至100目以下, 分別測定其中有機碳、氮含量, 得到總有機碳(TOC)、總氮(TN)和頑固性有機碳(RC)、頑固性氮(RN)以及同位素碳(13C)含量。實驗中TOC、TN含量采用Leeman CE440元素分析儀測定, 測試精度為0.1%。

圖1?研究區位置(a)和采樣點分布圖(b)

沉積物粒度數據采用英國Malvern公司生產的Mastersizer2000型激光粒度儀測得(測量范圍為0.02~2000 μm, 重復測量的相對誤差≤3%)。具體操作為: 取2~3 g樣品置于燒杯中, 用鑷子撿去植物碎屑, 加入5%的六偏磷酸鈉溶液((NaPO3)6), 攪拌、浸泡24 h后上機測試。粒度參數計算采用矩值法。

2.3?數據處理

2.3.1?各形態互花米草來源有機碳比例

沉積物中13C值是植被和外源輸入相對貢獻的綜合結果。本研究測得互花米草13C值介于–13.89‰ ~ –13.27‰之間, 是典型的C4植物, 以根、莖、葉中13C平均值–13.55‰作為互花米草植株的13Cs.p代表值?？紤]到潮灘特殊的水動力環境, 假設外源有機質均是通過潮水漲落輸入的, 分別以水樣中顆粒態有機碳13C平均值(–27.97‰)和頑固性有機碳13C平均值(–28.32‰)作為外源13C代表值。依據端元線性混合模型[30](式1), 可計算出沉積物中互花米草來源TOC、RC所占比例:

式中,13Cs和13Cw分別代表樣品和外源有機質中TOC、RC的13C值,為TOC和RC中互花米草來源有機碳所占比例。根據質量平衡模型(式2), 可計算出LC中互花米草來源有機碳所占比例:

式中,TOC、RC和LC分別表示TOC、RC和LC中互花米草來源有機碳所占比例,TOC和RC分別表示TOC和RC含量。

2.3.2?沉積物活性有機碳13C值

依據Cheng.[31]提出的線性公式(式3), 通過TOC和RC的13C值可計算出活性碳同位素值13CLC:

式中,13CTOC、13CRC和13CLC分別表示TOC、RC和LC中13C值,TOC和LC分別表示TOC和LC含量。

3?結?果

3.1?互花米草枯落物量季節動態和地下生物量分布

春季枯立物開始大量凋落, 從2月起地表枯落物量持續增加, 至6月達全年最高, 約209 g/m2。隨著互花米草生長進入旺季, 枯落物量逐漸減小, 至12月降至最低。2月份植株已全部枯黃, 但仍然挺立, 枯落物量與12月份基本相當, 約170 g/m2(圖2a)。

互花米草具有發達的地下根系, 地下生物量隨著深度的增加呈指數衰減(圖2b), 其中0~20 cm和20~40 cm深度內的平均生物量分別達到2896 g/m2和1312 g/m2, 各占地下生物量的60%和27%。由此可見, 地下生物量主要分布在表層40 cm深度內, 尤其是0~20 cm。

3.2?表層沉積物各形態有機碳特征

由表1可見, 互花米草灘表層沉積物中TOC含量介于9.69~13.10 mg/g之間, 其中LC和RC含量分別為4.35~5.97 mg/g和5.05~7.13 mg/g, 均顯著大于光灘?；セ撞轂└餍螒B碳含量同時在8月達到最大, 但TOC和LC含量在2月最小, RC含量在12月最小。光灘各形態碳含量最大值均出現在6月, 最小值均出現在12月, 表現出與互花米草灘不同的季節變化趨勢。

互花米草灘表層沉積物中LC在TOC中所占比重(LC/TOC)介于0.45~0.50之間, 平均值為0.46。光灘沉積物中這一數值在各個月份均低于互花米草灘, 年平均值為0.34。

互花米草灘活性庫C/N值介于6.09~12.17之間, 季節變化較大, 且顯著大于光灘。頑固庫C/N值各月份互花米草灘均大于光灘, 但兩者之間的差異不如活性庫顯著。

3.2.2?表層沉積物中各形態有機碳同位素季節動態

受互花米草的影響, 互花米草灘表層沉積物中TOC、LC和RC的13C值較光灘均顯著偏重(表2)。

圖2?地表枯落物量季節分配(a)及地下生物量分布(b)

表1?光灘/互花米草灘表層沉積物各形態有機碳、氮含量、碳氮比以及活性碳比重季節動態

表2?光灘和互花米草灘表層沉積物中各形態有機碳δ13C值及其中互花米草來源比例

另外, 互花米草灘各形態碳的13C值季節變化波動較大, 尤其LC的13C值季節差異顯著大于光灘?；セ撞轂㎜C的13C值較TOC和RC明顯偏重, TOC的13C值顯著重于RC。光灘LC的13C值較TOC和RC也明顯偏重, 但TOC和RC之間差異不顯著。

端元混合模式計算結果顯示(表2), 光灘和互花米草灘沉積物各形態碳中互花米草來源比例大小均表現為：LC>TOC>RC, 但光灘各形態碳這一數值及季節變化幅度均顯著小于互花米草灘?；セ撞轂㏕OC、LC和RC中互花米草貢獻率同時在8月達到最大, 其中TOC和LC中這一貢獻率季節變化一致, 在2月達到最小; 而RC中互花米草貢獻率在4月最小, 且表現出與TOC和LC不同的季節變化趨勢。

3.3?垂向沉積物中有機碳變化特征

互花米草灘柱樣(WG1―WG3)之間各形態碳含量差異不大, 且表現出了極強的相似性, TOC含量范圍依次為1.19~16.97、0.90~17.64和0.93~15.56 mg/g, LC含量范圍分別為0.06~5.35、0.05~6.07和0.06~6.04 mg/g, RC含量范圍依次為1.13~11.62、0.75~11.57和0.86~9.83 mg/g(圖3)。三者均在亞表層(2.5~5 cm)達到峰值, 亞表層向下至20 cm深度內下降較快, 20 cm深度以下, 三者含量較低且基本穩定。光灘柱樣(WG4)在0~30 cm深度內, TOC和RC含量變化較小, 平均值分別為4.90 mg/g和4.15 mg/g, 自30 cm至底部, TOC和RC含量逐漸降低。另外, LC含量整柱變化不大, 基本維持在0.35 mg/g上下微小波動。

目前日本的年輕一代很多人盛行“斷舍離”“簡簡單單最好”的風潮，身上穿的、家里擺的都盡量要簡潔設計、不會產生累贅感的，例如沒有任何LOGO的的純白T恤比較暢銷，家電方面如冰箱、電視機、電話、電腦等等都傾向使用薄型產品，這種時候，薄型手表就應運而生了。薄型手表纖薄的外形，設計簡潔的表盤，簡單的功能等特點都符合目前年輕一代的追求時尚風

互花米草灘0~20 cm深度內TOC的13C值大致隨深度呈減小趨勢, 20 cm以下基本穩定, RC的13C值也表現出與此一致的變化趨勢。光灘TOC和RC中13C值自上而下變化不大, 60 cm以下有細微偏重現象?；セ撞轂㏕OC和RC的13C值在0~40 cm深度內均顯著高于光灘, 40 cm以下兩者差異不顯著。

互花米草灘沉積物組分以粉砂為主, 表層有粗化現象。WG1柱在5~40 cm深度內變化不大, 40 cm以深逐漸變粗。WG2整柱波動較大, 在30 cm和60 cm上下較小范圍內有明顯細化的波動, 10 cm以下總體呈現變粗趨勢。WG3柱15 cm以下大致逐漸變粗。WG4粒徑波動主要集中在表層20 cm內, 下部變化不大。相比互花米草灘, 光灘0~20 cm深度內沉積物更細, 20 cm以下兩者差異不顯著。

4?討?論

4.1?互花米草枯落物對表層有機碳的影響

有機質來源和沉積物粒徑是影響沉積物有機碳含量的兩個主要因素[30,32,33]。研究區互花米草灘表層沉積物中的TOC、LC和RC含量與平均粒徑之間均無顯著線性相關(＞0.05), 說明互花米草灘沉積物中各形態有機碳含量更多地受到有機質來源因素的影響。

前期研究表明, 表層沉積物中TOC含量與地上生物量之間并無顯著相關關系, 而是更多地受枯落物量及其季節變化的影響[28]。而本研究進一步證實, 互花米草灘沉積物中的有機碳組分變化也同樣受枯落物量及其季節變化影響。首先, 互花米草灘表層沉積物中的LC含量與地表枯落物量的季節變化密切相關(圖4)。研究區枯落物中有機碳的快速分解大致在兩個月內完成[28], 因此LC含量變化要比枯落物量變化延遲兩個月。消除兩個月的相位差后, 枯落物量與LC含量之間存在顯著正相關關系(＜0.05), 與RC則無顯著相關關系(＞0.05)。這說明枯落物量的季節變化直接影響了LC含量的季節變化; 其次, 互花米草枯落物的分解提高了沉積物中LC在TOC中所占比重?；セ撞轂┍韺映练e物中LC/TOC顯著大于光灘, 而互花米草來源有機碳中這一數值達到了0.54~0.62, 超過50%的互花米草來源有機碳轉化成了LC; 第三, 互花米草灘表層沉積物的LC中互花米草來源比例也與枯落物量的季節變化高度相關, 但季節變化上同樣存在兩個月的相位差。端元混合模型計算結果表明(表2), 自12月開始, 隨著枯落物量的增加, LC中互花米草來源比例從2月起逐漸增加, 至8月達到最大值81%。此后由于枯落物的減少, 互花米草貢獻比例也逐漸較小, 于2月達到最小值52%。C/N值的季節變化也表現出了相同的趨勢。這進一步證明, 枯落物分解通過提高沉積物中的LC含量, 從而增加了TOC含量并改變了TOC的組分。

Berg.的研究發現, LC含量的增加可導致RC含量相應的增加[11,34], 本文中RC和LC含量季節變化趨勢除冬季外基本一致也證實了這一點(表1)?；セ撞轂㎜C含量在2月最小, 而RC含量在12月最小。然而, 12月份互花米草灘沉積物中來源于互花米草的RC無論是數量還是比例均高于2月份; 另外, 光灘沉積物中, 非互花米草來源的RC含量也同樣在12月出現最小值。由此可以判斷, 外源RC在12月份輸入較小是導致這一現象的主要原因。

4.2?互花米草地下生物量對各形態有機碳的影響

互花米草灘沉積物中LC、RC和TOC含量之間呈現出顯著的線性正相關關系(＜0.01), 說明LC和RC含量的同時增加導致了TOC含量的增加。之前的研究表明, 互花米草大量地下根系不但增加了土壤中的TOC含量, 其生長特征也影響到了TOC的垂向分布形態[28,35,36]。本文研究結果進一步顯示, 互花米草地下生物量同樣影響了不同組分有機碳含量的垂向分布：首先, 互花米草灘LC和RC含量隨深度的增加呈現指數衰減趨勢, 這與互花米草地下生物量分布在形態上具有高度相似性; 其次, 不同深度地下生物量與LC和RC含量(相應層位的平均值)之間也存在顯著的正相關(＜0.01)(圖5)。

受互花米草生長的影響, 互花米草灘沉積物中頑固性有機碳13C值顯著重于光灘, 且在0~20 cm深度內迅速減小, 與20 cm以下相比也顯著偏重, 明顯受到互花米草地下根莖的影響。同時, 互花米草灘沉積物TOC中LC組分的相對比重有著與地下生物量相似的分布特征, 顯示出互花米草植物體殘體對沉積物中有機碳組分的影響?；セ撞轂┲鶚又蠷C的13C值顯著高于TOC, 但RC中互花米草貢獻比例卻顯著低于TOC, 說明互花米草貢獻的有機碳更多的輸入到了LC中。進一步分析發現, 0~20 cm深度內互花米草灘沉積物中RC含量是光灘的1.70倍, 而LC含量則達到了光灘的4.03倍。因此, 互花米草地下生物量對LC的影響大于RC。本文認為造成這種現象的原因主要有以下兩方面: 一方面, 0~20 cm內分布有60%的地下生物量, 根系分泌物是LC的一個主要來源[37?38], 密集的根系提供了大量的LC; 另一方面, 0~20 cm內C/N值較高, 限制了微生物的活動, 有利于LC的積累[39?40]。

圖4?地表枯落物、表層沉積物活性碳以及頑固性碳含量

圖5?不同深度生物量與各組分有機碳含量的關系

5?結?論

互花米草灘表層沉積物中TOC、LC和RC含量范圍分別為9.69~13.10、4.35~5.97和5.05~7.13 mg/g, 各形態碳含量均顯著高于光灘, 并且呈現出不同的季節變化趨勢。其中, LC含量變化和枯落物量季節變化密切相關。但由于枯落物中有機碳快速分解大致需要兩個月的時間, 因此LC含量變化要比枯落物量變化延遲兩個月。RC含量及其中互花米草來源比例季節差異不大, 受枯落物分解的影響不如LC顯著?；セ撞莸叵律锪烤哂须S著深度的增加呈指數衰減的分布形態, 其中, 超過50%的地下生物量分布在表層20 cm深度內?；セ撞轂┏练e物中各形態碳含量自表向下逐漸降低, 0~20 cm深度范圍內含量較高且下降較快, LC/TOC也呈現出先下降后不變的趨勢, 這些變化都與互花米草地下生物量分布較為相似。此外, 垂向各形態碳含量與地下生物量間均存在較好的正相關關系, 說明地下生物量是影響各形態碳含量垂向分布的重要因素。

朱慶光、徐夏楠、徐粲、吳丹丹參與了野外數據采集工作; 陳景東、于睿在圖件繪制過程中給予了寶貴意見, 在此一并表示感謝。

[1] Amundson R. The carbon budget in soils[J]. Annu Rev Earth Planet Sci, 2001, 29(1): 535–562.

[2] Choi Yong-hong, Wang Yang. Dynamics of carbon sequestration in a coastal wetland using radiocarbon measurements[J]. Global Biogeochem Cy, 2004, 18(4), doi: 10.1029/2004GB002261.

[3] 曹磊, 宋金明, 李學剛, 袁華茂, 李寧, 段麗琴. 濱海鹽沼濕地有機碳的沉積與埋藏研究進展[J]. 應用生態學報, 2013, 24(7): 2040–2048. Cao Lei, Song Jin-ming, Li Xue-gang, Yuan Hua-mao, Li Ning, Duan Li-qin. Deposition and burial of organic carbon in coastal salt marsh: Research progress[J]. Chinese J Appl Ecol, 2013, 24(7): 2040–2048 (in Chinese with English abstract).

[4] Bull I D, van Bergen P F, Bol R, Brown S, Gledhill A R, Gray A J, Harkness D D, Woodbury S E, Evershed R P. Estimating the contribution ofbiomass to salt-marsh sediments using compound specific stable carbon isotope measurements[J]. Org Geochem, 1999, 30(7): 477–483.

[5] Gao Jian-hua, Bai Feng-long, Yang Yang, Gao Shu, Liu Zhi-yong, Li Jun. Influence ofcolonization on the supply and accumulation of organic carbon in tidal salt marshes of northern Jiangsu Province, China[J]. J Coast Res, 2012, 28(2): 486–498.

[6] Schalles J F, Shure D J. Hydrology, community structure, and productivity patterns of a dystrophic Carolina bay wetland[J]. Ecol Monogr, 1989: 365–385.

[7] Negrin V L, Spetter C V, Asteasuain R O, Perillo G M, Marcovecchio J E. Influence of flooding and vegetation on carbon, nitrogen, and phosphorus dynamics in the pore water of asalt marsh[J]. J Environ Sci, 2011, 23(2): 212–221.

[8] Hodson R E, Christian R R, Maccubbin A E. Lignocellulose and lignin in the salt marsh grass: Initial concentrations and short-term, post-depositional changes in detrital matter[J]. Mar Biol, 1984, 81(1): 1–7.

[9] White D S, Howes B L. Nitrogen incorporation into decomposing litter of[J]. Limnol Oceanogr, 1994, 39(1): 133–140.

[10] Sim?es M P, Calado M L, Madeira M, Gazarini L C. Decomposition and nutrient release in halophytes of a Mediterranean salt marsh[J]. Aquat Bot, 2011, 94(3): 119–126.

[11] Rovira P, Vallejo V R. Labile and recalcitrant pools of carbon and nitrogen in organic matter decomposing at different depths in soil: An acid hydrolysis approach[J]. Geoderma, 2002, 107(1): 109–141.

[12] Belay-Tedla A, Zhou Xu-hui, Su Bo, Wan Shi-qiang, Luo Yi-qi. Labile, recalcitrant, and microbial carbon and nitrogen pools of a tallgrass prairie soil in the US Great Plains subjected to experimental warming and clipping[J]. Soil Biol Biochem, 2009, 41(1): 110–116.

[13] McLauchlan K K, Hobbie S E. Comparison of labile soil organic matter fractionation techniques[J]. Soil Sci Soc Am J, 2004, 68(5): 1616–1625.

[14] Chen Jin-hai, Wang Lei, Li Yan-li, Zhang Wen-quan, Fu Xiao-hua, Le Yi-quan. Effect of Spartina alterniflora invasion and its controlling technologies on soil microbial respiration of a tidal wetland in Chongming Dongtan, China[J]. Ecol Eng, 2012, 41: 52–59.

[15] Ehrenfeld J G, Scott N. Invasive species and the soil: Effects on organisms and ecosystem processes[J]. Ecol Appl, 2001, 11(5): 1259–1260.

[16] Windham L, Ehrenfeld J G. Net impact of a plant invasion on nitrogen-cycling processes within a brackish tidal marsh[J]. Ecol Appl, 2003, 13(4): 883–896.

[17] Zhang Yao-hong, Ding Wei-xin, Luo Jia-fa, Donnison A. Changes in soil organic carbon dynamics in an Eastern Chinese coastal wetland following invasion by a C4plant[J]. Soil Biol Biochem, 2010, 42(10): 1712–1720.

[18] Mcleod E, Chmura G L, Bouillon S, Salm R, Bj?rk M, Duarte C M, Lovelock C E, Schlesinger W H, Silliman B R. A blueprint for blue carbon: Toward an improved understanding of the role of vegetated coastal habitats in sequestering CO2[J]. Front Ecol Environ, 2011, 9(10): 552–560.

[19] Guo Hai-qiang, Noormets A, Zhao Bin, Chen Ji-quan, Sun Ge, Gu Yong-jian, Li Bo, Chen Jia-kuan. Tidal effects on net ecosystem exchange of carbon in an estuarine wetland[J]. Agr Forest Meteorol, 2009, 149(11): 1820–1828.

[20] Zhang R S, Shen Y M, Lu L Y, Yan S G, Wang H Y, Li J L, Zhang Z L. Formation ofsalt marshes on the coast of Jiangsu Province, China[J]. Ecol Eng, 2004, 23(2): 95–105.

[21] 左平, 劉長安, 趙書河, 王春紅, 梁玉波. 米草屬植物在中國海岸帶的分布現狀[J]. 海洋學報, 2009, 31(5): 101–111. Zuo Ping, Liu Chang-an, Zhao Shu-he, Wang Chun-hong, Liang Yu-bo. Distribution ofplantations along the China’s coast[J]. Acta Oceanol Sinica, 2009, 31(5): 101–111 (in Chinese with English abstract).

[22] 高建華, 楊桂山, 歐維新. 互花米草引種對蘇北潮灘濕地TOC、TN和TP分布的影響[J]. 地理研究, 2007, 26(4): 799–808. Gao Jian-hua, Yang Gui-shan, Ou Wei-xin. The influence after introduction ofon the distribution of TOC, TN and TP in the national Yancheng rare birds nature reserve, Jiangsu Province, China[J]. Geogr Res, 2007, 26(4): 799–808 (in Chinese with English abstract).

[23] Cheng Xiao-li, Luo Yi-qi, Chen Ji-quan, Lin Guang-hui, Chen Jian-kuan, Li Bo. Short-term C4plantinvasions change the soil carbon in C3plant-dominated tidal wetlands on a growing estuarine Island[J]. Soil Biol Biochem, 2006, 38(12): 3380–3386.

[24] Li Bo, Liao Cheng-zhang, Zhang Xiao-dong, Chen Hui-li, Wang Qing, Chen Zhong-yi, Gan Xiao-jing, Wu Ji-hua, Zhao Bin, Ma Zhi-jun, Cheng Xiao-li, Jiang Li-fei, Chen Jia-kuan.invasions in the Yangtze River estuary, China: An overview of current status and ecosystem effects[J]. Ecol Eng, 2009, 35(4): 511–520.

[25] 周虹霞, 劉金娥, 欽佩. 外來種互花米草對鹽沼土壤微生物多樣性的影響——以江蘇濱海為例[J]. 生態學報, 2005, 25(9): 2304–2311. Zhou Hong-xia, Liu Jin-e, Qin Pei. Effects of an alien species () on soil microorganism diversity in salt marshes, Jiangsu coastal inter-tidal ecosystem[J]. Acta Ecol Sinica, 2005, 25(9): 2304–2311 (in Chinese with English abstract).

[26] 張耀鴻, 王艷玲, 李仁英, 朱紅霞, 張富存, 黃賓賓, 彭曉丹. 互花米草入侵對潮灘土壤活性有機碳組分的影響[J]. 土壤通報, 2012, 43(1): 102–106. Zhang Yao-hong, Wang Yan-ling, Li Ren-ying, Zhu Hong-xia, Zhang Fu-cun, Huang Bin-bin, Peng Xiao-dan. Effects ofinvasion on active soil organic carbon in the coastal marshes[J]. Chinese J Soil Sci, 2012, 43(1): 102–106 (in Chinese with English abstract).

[27] Yang Wen, Zhao Hui, Chen Xing-long, Yin Sheng-lai, Cheng Xiao-li, An Shu-qing. Consequences of short-term C4plantinvasions for soil organic carbon dynamics in a coastal wetland of Eastern China[J]. Ecol Eng, 2013, 61: 50–57.

[28] 馮振興, 高建華, 陳蓮, 汪亞平, 高建慧, 白鳳龍. 互花米草生物量變化對鹽沼沉積物有機碳的影響[J]. 生態學報, 2015, 35(7): 2038–2047. Feng Zhen-xing, Gao Jian-hua, Chen Lian, Wang Ya-ping, Gao Jian-hui, Bai Feng-long. The response of organic carbon content to biomass dynamics inmarsh[J]. Acta Ecol Sinica, 2015, 35(7): 2038–2047 (in Chinese with English abstract).

[29] 任美鍔. 江蘇省海岸帶和海涂資源綜合調查[M]. 北京: 海洋出版社, 1986: 517p. Ren Mei-e. Comprehensive Investigation of the Coastal Zone and Tidal Land Resources of Jiangsu Province[M]. Beijing: China Ocean Press, 1986: 517p (in Chinese).

[30] Andrews J E, Greenaway A M, Dennis P F. Combined carbon isotope and C/N ratios as indicators of source and fate of organic matter in a poorly flushed, tropical estuary: Hunts Bay, Kingston Harbour, Jamaica[J]. Estuar Coast Shelf Sci, 1998, 46(5): 743–756.

[31] Cheng Xiao-li, Chen Ji-quan, Luo Yi-qi, Henderson Rachel, An Shu-qing, Zhang Quan-fa. Chen Jia-kuan, Li Bo. Assessing the effects of short-terminvasion on labile and recalcitrant C and N pools by means of soil fractionation and stable C and N isotopes[J]. Geoderma, 2008, 145(3): 177–184.

[32] Mayer L M. Surface area control of organic carbon accumulation in continental shelf sediments[J]. Geochim Cosmochim Acta, 1994, 58(4): 1271–1284.

[33] Gao Jian-hua, Wang Ya-ping, Pan Shao-ming, Zhang Rui, Li Jun, Bai Feng-long. Spatial distributions of organic carbon and nitrogen and their isotopic compositions in sediments of the Changjiang Estuary and its adjacent sea area[J]. J Geogr Sci, 2008, 18(1): 46–58.

[34] Berg B, Matzner E. Effect of N deposition on decomposition of plant litter and soil organic matter in forest systems[J]. Environ Rev, 1997, 5(1): 1–25.

[35] Hibbard K A, Archer S, Schimel D S, Valentine D W. Biogeochemicalchanges accompanying woody plant encroachmentin a subtropical savanna[J]. Ecology, 2001, 82(7): 1999–2011.

[36] Liao Cheng-zhang, Luo Yi-qi, Jiang Li-fen, Zhou Xu-hui, Wu Xiao-wen, Fang Chang-ming, Chen Jia-kuan, Li Bo. Invasion ofenhanced ecosystem carbon and nitrogen stocks in the Yangtze Estuary, China[J]. Ecosystems, 2007, 10(8): 1351–1361.

[37] Bolan N S, Baskaran S, Thiagarajan S. An evaluation of the methods of measurement of dissolved organic carbon in soils, manures, sludges, and stream water[J]. Comm Soil Sci Plant Anal, 1996, 27(13/14): 2723–2737.

[38] 柳敏, 宇萬太, 姜子紹, 馬強. 土壤活性有機碳[J]. 生態學雜志, 2006, 25(11): 1412–1417. Liu Min, Yu Wan-tai, Jiang Zi-shao, Ma Qiang. A research review on soil active organic carbon[J]. Chinese J Ecol, 25(11): 1412–1417 (in Chinese with English abstract).

[39] 向成華, 欒軍偉, 駱宗詩, 宮淵波. 川西沿海拔梯度典型植被類型土壤活性有機碳分布[J]. 生態學報, 2010, 30(4): 1025–1034. Xiang Cheng-hua, Luan Jun-wei, Luo Zong-shi, Gong Yuan-bo. Labile soil organic carbon distribution on influenced by vegetation types along an elevation gradient in west Sichuan, China[J]. Acta Ecol Sinica, 2010, 30(4): 1025–1034 (in Chinese with English abstract).

[40] Marin-Spiotta E, Silver W L, Swanston C W, Ostertag R. Soil organic matter dynamics during 80 years of reforestation of tropical pastures[J]. Global Change Biol, 2009, 15(6): 1584–1597.

Impact ofbiomass variation on content and sources of organic carbon fractions in salt marshes: A case study of tidal salt marsh of Wanggang Estuary, Jiangsu Province

FENG Zhen-xing1, GAO Jian-hua1,2*, CHEN Lian1, WANG Ya-ping1, GAO Jian-hui3and BAI Feng-long4

1. School of Geographic and Oceanographic Sciences, Nanjing University, Nanjing?210023, China; 2. Key Laboratory of Marine Sedimentology and Environmental Geology, State Oceanic Administration, Qingdao?266061, China; 3. School of Environmental Science and Engineering, Yancheng Institute of Technology, Yancheng?224059, China; 4. The Key Laboratory of Marine Hydrocarbon Resources and Environmental Geology, Ministry of Land and Resources, Qingdao Institute of Marine Geology, Qingdao?266071; China

In order to investigate the impact ofinvasion on soil organic carbon dynamics in north Jiangsu coastal wetlands, four sediment cores were collected at the intertidal flats near the estuary of the Wanggang River in 2012. Surface sediments as well as the biomass ofwere gathered bimonthly from October 2012 to June 2013. We analyed the labile and recalcitrant C and N in both coral and surface sediments using soil fraction and stable organic carbon isotopes. Our results show that seasonal variation of labile organic carbon (LC) content is closely related to surface litter mass, but a 2-month phase shift exists between them. Meanwhile, the phase-shift phenomenon was also recorded for the proportion of LC orginated fromand surface litter mass. However, the content of RC (recalcitrant organic carbon) was found to be not as significantly correlated to the surface litter mass as that of LC, indicating that litter is a dominant source of LC in surface sediments and the fractions of TOC were changed by incresed LC inputs fromlitter. Furthermore, underground biomass displayed an exponential decay curve corresponding to sediment depth, as 60% of the biomass was observed in the top 20 cm layer.On one hand,invasion can largely increase the contents of both LC and RC when compared with the bare flat, especially within the 0?20 cm depth sediment layer. The average LC and RC contents in sediments of the top 20 cm depth layer insalt marsh, were 170% and 403% that of the sediments in bare flat, respectively, in terms of the quantity 3.27 and 6.75 mg/g, On the other hand, the LC and RC contents ofmarsh sediments at depths < 20 cm, together with the proportion of LC fraction in TOC, were significantly higher than those in deeper sediment layers (>20 cm), and show a decreasing trend from surface to the depth of 20 cm. The fractions of organic carbon in coral sediments performed a remarkably positive correlatation toground biomass, implying that underground biomass greatly influenced the organic carbon fractions in sediments along the profiles.

recalcitrant carbon; labile carbon;; biomass; dynamics

P597

A

0379-1726(2016)01-0087-11

2014-12-08;

2015-07-09;

2015-09-28

國家重大科學研究計劃(2013CB956503); 海洋沉積物與環境地質國家海洋局重點實驗室開放基金(MASEG201205); 國土資源部海洋油氣資源和環境地質重點實驗室基金(MRE201408)

馮振興(1990–), 男, 碩士研究生, 海洋地質專業。E-mail: zhenxing.feng@163.com

GAO Jian-hua, E-mail: jhgao@nju.edu.cn; Tel: +86-25-89681356